Couteau radio-fr´ equence

O processo de DA com 2 estágios para o tratamento de LS apresenta uma grande vantagem visto que a hidrólise do floco de lodo

ativado é limitante ao metabolismo anaeróbio. Assim, a separação de fases otimiza as reações hidrolíticas e fermentativas viabilizando a cinética de degradação dos demais grupos microbianos (RUBIO-LOZA; NOYOLA, 2010). Esta configuração apresenta um importante interesse na estabilização de LS visto que este resíduo apresenta relativamente baixa biodegradabilidade especialmente quando produzido em processos de lodo ativado de alto TRS (como os reatores a lodo ativado de aeração prolongada) (MAO et al., 2105).

A otimização das etapas da hidrólise e acidogênese proporcionadas pela configuração de 2 estágios permite a melhora da solubilização do lodo secundário e o incremento na produção de AOV favorecendo a fase metanogênica. Analisando-se a Figura 2- 2b é possível observar as rotas metabólicas da degradação do substrato orgânico na ausência de microrganismos metanogênicos, isto é, a simulação do reator hidrolítico-acidogênico. A separação das fases é, portanto, o mecanismo fundamental para processos de DA em dois estágios para viabilizar principalmente a produção de AOV, H2 e CO2 no primeiro estágio e CH4 e CO2 no segundo estágio (DEMIREL; YENIGÜN, 2002).

Carboidratos, lipídios e proteínas são os principais constituintes do lodo secundário. No primeiro estágio, os carboidratos são fácil e rapidamente hidrolisados e convertidos em açúcares mais simples e subsequentemente fermentados em AOV. As proteínas são hidrolisadas em aminoácidos e posteriormente degradadas em AOV e H2. A forma predominante dependerá da presença da enzima hidrogenase (para formação de hidrogênio) ou da atividade dos microrganismos metanogênicos no reator. No caso dos lipídios, os triglicerídeos são hidrolisados em ácidos orgânicos de longa cadeia e posteriormente convertidos em acetato e propianato (MIRON et al., 2000). É importante ressaltar que estas reações também ocorrem em reatores de estágio único apresentando, porém, menores rendimentos cinéticos.

A segunda fase é dedicada à acetogênese e à metanogênese, fases cujas velocidades de reação são mais lentas que por conseguinte demandam maiores valores de TDH em relação à primeira fase. No segundo estágio, a velocidade limitante será determinada pelo crescimento da biomassa metanogênica (CECCHI et al., 2005; APPLES et al., 2008). Com maiores tempos de detenção hidráulica, o reator de 2º estágio degrada maior quantidade de AOV liberando maior quantidade de CO2 que fornece alcalinidade parcial ao sistema (alcalinidade ao bicarbonato, HCO3-). Este sistema eleva a capacidade tampão do reator e mantem o seu pH na ordem de 7,5 a 8,0.

Ainda no segundo estágio a amônia pode se tornar um fator de redução da produção de biogás e de metano. Em condição termofílica, concentrações superiores a 700mg/L são apontadas como inibentes da atividade dos microrganismos metanogênicos (YENIGÜN; DEMIREL, 2013).

Um importante aspecto relacionado ao processo de DA termofílico em 2 estágios refere-se à qualidade microbiológica do lodo digerido. Processos termofílicos podem ser enquadrados como geradores de lodos classe A pela norma norte americana EPA 40 CFR Parte 503 (EPA, 1992). Entretanto, o processo realizado em estágio único é considerado potencialmente instável e, portanto, não se inclui como uma alternativa tecnológica de produção de lodo classe A por esta norma (CHEUNBARN; PAGILLA, 2000). A legislação europeia (Diretiva 86/278/EEC) por sua vez não faz exigências quanto à qualidade microbiológica para o reúso agrícola do lodo digerido, estabelecendo limites apenas para a concentração de metais pesados.

A Tabela 2- 9 exibe um panorama de aplicações da tecnologia anaeróbia em lodos de esgotos sanitários e outros resíduos orgânicos em digestão simples ou codigestão sob temperatura termofílica.

Tabela 2- 9 Pesquisas sobre o uso da digestão anaeróbia termofílica em dois estágios para tratamento de lodos de ETE e outros resíduos orgânicos.

Substrato Vol.¹ COV TDH Rem.

SV SGP SMP Ref. 7 LP+LS 3,7+5,0 9,7+2,0 3+13 17/31 0,14 0,07 [1] LP+LS 3,7+5,0 9,7+2,0 3+10 18/32 0,09 0,05 [1] LS 200+1300 15,0+2,3 2+18 48/55 0,49 0,31 [2] LS² 3+12 9,0+1,7 3+12 13/50 0,13 0,09 [3] LS² 5+14 4,5+1,8 5,5+15,5 58 ³ 0,43 0,27 [4] LP+LS4 7,5+42 5,3+1,0 5+25 25/32 0,33 0,22 [5] LP+LS 7,5+42 8,7+1,3 3+17 21/31 0,28 0,19 [5] LP+LS 7,5+42 12,8+2,2 2+10 26/35 0,30 0,20 [5] FORSU5 200+380 18,4+4,8 3,3+12,6 43/52 0,71 0,47 [6] DS6+FORSU 2+15 11,2+1,1 3+22 48/60 0,68 0,46 [7] ¹ Vol.: volume do reatores 1ª fase+2ª fase (L); COV: carga orgânica volumétrica (kgSV/m³.d); TDH: tempo de detenção hidráulica (dia); Rem. SV (2ª fase/global): Eficiência de remoção de SV (%); SGP: produção específica de biogás 2ª fase (m³/KgSVadicionado); SMP: produção específica de metano 2ª fase (m³CH4/KgSVadicionado).

2

1ª fase termofílica e 2ª fase mesofílica. 3

Eficiência global (1ª fase+2ª fase). 4

5

FORSU: Fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos. 6

DS: Dejetos suínos. 7

Referências: [1] Rubio-Loza e Noyola (2010) [2] Bolzonella et al. (2012) [3] Wu et al. (2015) [4] Song et al. (2004) [5] Maspolim et al. (2015) [6] Micolucci et al. (2014) [7] Schievano et al. (2012).

2.5.3 Reaproveitamento energético do biogás

Segundo Deublein e Steinhauser (2008), a energia consumida por uma planta de biogás, nas etapas de aquecimento do substrato, agitadores, bombeamento, entre outras, corresponde entre 20 e 30% da energia produzida pela planta por meio da queima do biogás.

O metano puro, nas condições normais de temperatura e pressão (CNTP), possui poder calorífico inferior (PCI) de aproximadamente 8.116 kcal/Nm³. O biogás com 65% de CH4 possui PCI de aproximadamente 5.400 kcal/m3, uma vez que apenas a porção de metano irá queimar. Para fins comparativos, 1,0 m3de biogás com 65% de metano equivale a 0,6 m3 de gás natural; 0,882 litros de propano; 0,789 litros de butano; 0,628 litros de gasolina; 0,575 litros de óleo combustível; 0,455 kg de carvão betuminoso ou 1,602 kg de lenha seca (ROSS; DRAKE; WALSH, 1996).

No Brasil, por conta da matriz energética estar fundamentada na energia hídrica, não houve incentivo no desenvolvimento de novas formas de energia elétrica. Além disto, o próprio setor privado manifestou interesse limitado em tais investimentos oriundos de fontes diversas das tradicionais por conta de uma série de particularidades como: o elevado custo do capital nacional; limitada capacidade para o desenvolvimento de projetos de financiamento externo; limitadas fontes de pesquisas tecnológicas; e restrições por barreiras regulatórias, principalmente no caso das fontes renováveis, pois estas geralmente transitam por diversos âmbitos da administração pública (MMA, 2010).

Nos casos em que há cogeração de energia elétrica e térmica utilizando-se um sistema combinado de geração de calor e energia (combined heat and power - CHP), o biogás produzido pode ser utilizado internamente na ETE como fonte de calor e energia elétrica. O gerador produz a energia elétrica enquanto que o líquido de resfriamento proveniente dos trocadores de calor do motor assim como os gases com alta temperatura podem ser utilizados para o aquecimento do lodo ou do digestor. Nos casos em que a produção de energia elétrica é superior à energia requerida para a manutenção da ETE, o excedente pode ainda ser comercializado.

A valorização do biogás produzido nos processos de AD (apresentando cerca de 65% de CH4, 35% de CO2 e demais gases traços como H2S, H2 e N2) é energeticamente eficiente e ecológico devido à baixa emissão de micropoluentes tóxicos. O uso de uma unidade CHP oferece entre 33% e 40% de eficiência elétrica e 45% e 50% de eficiência térmica. Diferentemente dos incineradores, as emissões de compostos orgânicos voláteis como as dioxinas e os siloxanos são bastante limitadas já que 99% destes compostos são oxidados durante a combustão (APPELS et al., 2011).

Alternativamente, o biogás pode ser enriquecido (gas upgrading) e usado na rede de abastecimento de gás natural domiciliar ou como combustível veicular. Padrões de qualidade para a inserção do biogás enriquecido na rede pública de gás já foram estabelecidos em países como Alemanha, Suécia e Suíça. O upgrading do biogás é alcançado através do uso de tecnologias para a remoção de contaminantes, tais como: CO2, H2S e gases traços (derivados halogenados dos hidrocarbonetos, siloxanos, oxigênio, nitrogênio). O biogás resultante deve conter mais que 95% de CH4 para satisfazer os requisitos de qualidade para diferentes usos (MAO et al., 2015).

2.5.4 Tendência de desidratação do lodo digerido

O gerenciamento adequado do lodo de ETE apresenta como resultado a obtenção de uma reduzida quantidade desse resíduo para a disposição final. O lodo residual pós-processos de estabilização e desidratação apresenta baixa quantidade de SV e alta quantidade de matéria seca. Uma elevada eficiência na etapa de desidratação através do mínimo uso de condicionante é também característica de um apropriado manejo do lodo (MIKKELSEN; KEIDING, 2002).

De acordo com Smollen (1986a) um processo de desidratação mecânica frequentemente não consegue reduzir, por exemplo, a umidade do lodo de 85% 55% mesmo com a adição de condicionantes químicos. Consequentemente, os custos de manutenção da ETE relacionados aos investimentos em aditivos químicos para aprimorar a etapa de desidratação do lodo são agravados. Normalmente esses problemas são mais aparentes quando a estação de tratamento do lodo já está em funcionamento, isto é, quando o lodo residual submetido à desidratação não responde ao tratamento como esperado. A autora ressalta que a maior causa deste problema é a falta de entendimento do sistema umidade-sólido existente no lodo.

A eficiência da desidratação mecânica depende principalmente das características de desidratação do lodo. Entre os fatores que afetam a desidratação do lodo encontram-se: o conteúdo de celulose, o valor do pH, a carga das partículas sólidas, o conteúdo orgânico, a concentração dos sólidos, o conteúdo de óleos e graxas e algumas características reológicas do lodo (coeficiente de compressibilidade e resistência mecânica das partículas, densidade e tamanho dos flocos) (LO; LAI; CHEN, 2001).

Recentemente, pesquisas tem mostrado que a dureza da água também é importante na análise da desidratação de lodos visto que íons de cálcio e magnésio elevam compactação dos flocos de lodo, reduzindo sua porosidade devido à desintegração das partículas e elevando sua filtrabilidade. Por outro lado, a alta condutividade elétrica devido à íons monovalentes como o sódio reduzem a desidratabilidade dos lodos, tal como observado em alguns países da Europa devido à intrusão de água marinha durante o inverno (CHRISTENSEN et al., 2015).

Os métodos de caracterização da tendência de desidratabilidade do lodo mais conceituados em literatura são a avaliação da resistência específica à filtração (specific resistence to filtration – SRF) e do tempo de sucção capilar (capillary suction time – CST).

Na medição do SRF uma amostra de lodo é desidratada em um típico aparato experimental de filtração a vácuo. O resultado obtido no teste SRF se estrutura na modelagem do fenômeno de filtração, levando- se em consideração 3 fundamentos associados à dinâmica dos fluidos (SMOLLEN, 1986a):

o A permeabilidade consiste em uma propriedade dos corpos de permitirem, com maior ou menor facilidade, o escoamento de água através dos seus poros (Lei de Darcy);

o A pressão utilizada para filtração à vácuo não exerce influência no volume ocupado pela torta de lodo desidratada (a torta de lodo é incompressível);

o O meio de filtração utilizado apresenta resistência à filtração desprezível.

O valor obtido para o SRF pode então ser calculado a partir da Equação 11:

(11)

onde μ é a viscosidade do líquido permeado (N.s/m2), R é a resistência específica da torta de lodo à filtração, SRF (m/kg), C é a concentração

TS do lodo após filtração (kg/m3), P é a pressão parcial aplicada (N/m2), A a área do filtro (m2); b é a inclinação da reta obtida com os valores de t/V em função de V, onde V é o volume do líquido permeado (m3) no tempo t. Um lodo é considerado filtrável quando o valor da sua resistência específica é inferior a cerca 5 x 102 m/kg (IRSA-CNR, 2006).

A tendência de desidratação do lodo pode também ser medida através do teste CST. O princípio de funcionamento consiste em medir o tempo necessário para que o líquido permeado de uma amostra de lodo escoe por capilaridade entre dois círculos concêntricos sobre um papel filtro. A velocidade do escoamento é determinada pelas propriedades do filtro de papel, a viscosidade do líquido permeado e a filtrabilidade do lodo. O tempo necessário para o escoamento do líquido é medido em segundos e define o valor do CST (segundos). Valores de CST entre 59 e 300 segundos são tipicamente determinados para lodos de ETE (IRSA – CNR, 2006).

O CST pode ser medido por diversos instrumentos automáticos disponíveis no mercado. Estes aparelhos registram os resultados por meio de cronômetro digital eletrônico. Eletrodos são utilizados para registro do fluxo ou escoamento do permeado. O cronô

atinge o segundo eletrodo. A Tabela 2- 10 apresenta alguns valores típicos de CST e SRF para lodos biológicos e lodos digeridos em reatores anaeróbios.

Tabela 2- 10 Valores típicos de CST e SRF para lodos bruto e digerido.

Tipo de lodo SRF CST x1012 m/kg s LP 44 70 LS 5 8 LP digerido anaeróbio 36 270 LP+LS digerido anaeróbio 267 470

Fonte: Adaptado de Smollen (1986a).

O efeito da digestão anaeróbia na tendência de desidratação do lodo não apresenta uma avaliação conclusiva. Enquanto diversos estudos observam uma melhor desidratação do lodo após processo de digestão anaeróbia, outros autores ressaltam porém que a filtrabilidade do lodo é deteriorada com o processo de DA (SMOLLEN, 1986a; SMOLLEN, 1986b). Segundo Lawler et al. (1986) a tendência de desidratação do lodo é influenciada pelo desempenho dos reatores

anaeróbios em degradar o substrato particulado orgânico: quando o processo anaeróbio é estável, os sólidos orgânicos de diferentes tamanhos são convertidos à biogás melhorando a filtrabilidade do lodo digerido, entretanto, pequenos sólidos orgânicos são criados quando o processo biológico apresenta instabilidades operacionais, elevando assim a área superficial do resíduo digerido o que prejudica a sua filtrabilidade.

Segundo Christensen et al. (2015) lodos pós DA apresentam menor concentração de substâncias poliméricas extracelulares (EPS) que influenciam a formação de agregados biológicos tais como os biofilmes. Com menor concentração de EPS, o lodo digerido apresenta maior capacidade de deformação e desintegração dos flocos e por consequência menor eficiência de desidratação. Em uma análise de estratificação dos EPS, Yu et al. (2008) observaram a influência positiva das proteínas e dos polissacarídeos na desidratação do lodo biológico embora a maior quantidade destas substâncias seja removida dissolvida no líquido decantado ainda durante o tratamento da fase líquida das águas residuárias (decantadores secundários).